[Dokumenttittel] [Dokumentundertittel] Gjelten [FIRMANAVN] [Firmaadresse]

Transkript

1

2 [Dokumenttittel] [Dokumentundertittel] Gjelten [FIRMANAVN] [Firmaadresse]

3 Forord Denne oppgaven er skrevet som avsluttende oppgave av min mastergrad i industriell økonomi med fordypning i vann- og miljøteknikk ved Norges Miljø- og Biovitenskapelige Universitet (NMBU). Jeg vil takke mine veiledere, professorene Harsha Chandima Ratnaweera og Tore Krogstad for svært god hjelp og veiledning underveis. Takk også til Lelum Duminda M. Manaperuma og Xiaodong Wang for hjelp til gjennomføring av forsøk og analyser samt til Tron Magne Gjelten for tilbakemeldinger på scenarioanalysen. Alle labteknikere på IMV som har analysert planteprøvene har vært til stor hjelp og det samme har Kurt Johansen, som med sine råd, kunnskap og hjelp har vært en stor bidragsyter til at forsøket har blitt gjennomført. Hannah Katrina Cariño har vært med meg og gjennomført forsøket og jeg vil takke henne for et godt samarbeid gjennom hele våren. Jeg vil også takke alle jeg har vært i kontakt med i forbindelse med scenarioanalysene, HIAS IKS, Vestfjordens Avløpsselskap, Tønsbergfjordens avløpsutvalg IKS, Movar IKS, IVAR IKS, Sentralrenseanlegg Nord-Jæren, Libir IKS og Bekkelaget renseanlegg, samt Sveinung Folkvord fra HØST for at dere har tatt dere tid til å hjelpe meg og svare på mine spørsmål. Og ikke minst vil jeg takke Lars Morten Opseth og SKP med alle ansatte for god hjelp under hele forsøket og utlån av vekstrom og utstyr. Til slutt vil jeg takke venner, kjæreste og familie for god støtte, tålmodighet og råd gjennom masterperioden. Jeg hadde ikke kommet i mål med denne oppgaven uten noen av dere. Ås, 13. mai 2016 Kari Motrøen Gjelten I

4 II

5 Sammendrag Som beskrevet av Cordell et al. (2009) med flere nærmer en fosforkrise seg, det vil si at råfosfatreservene som benyttes i dagens mineralgjødselproduksjon kan komme til å tømmes i løpet av det neste århundret. Da må alternative kilder vurderes, og ettersom slam fra avløpsrenseanlegg inneholder alle nødvendige næringsstoffer som trengs til plantedyrking vil det kunne være et substitutt for mineralgjødsel. Gjødseleffekten til 8 ulike aluminiumbaserte slamtyper har blitt undersøkt gjennom potteforsøk for å undersøke hvordan ulikt slam gir ulike avlingsresultater og om polymer kan bedre andelen plantetilgjengelig fosfor i slammet. Slammet ble tilført raigressfrø i to ulike vekstmedier, torv og vermikulitt. Slammet ble kjemisk felt ved hjelp av to ulike doser med koagulanter, PAX18 (prepolymerisert aluminium hydroxyl klorid) og AlS (aluminiumsulfat), og en type polymer. Forsøket ble gjennomført over 4 måneder i et vekstrom hos Senter for klimaregulert planteforskning (SKP) med totalt 3 høstinger, hvor det høstede gresset ble analysert for næringsinnhold, samt at tørrvekten ble veid. Fosforopptaket varierte både fra høsting til høsting og mellom de ulike slamtypene og det samme gjorde avlingsresultatet, dog ikke like mye. På grunn av feilvurderinger gjort underveis, var ikke resultatene fra plantene som ble dyrket i vermikulitt sammenliknbare med torvplantene, og derfor ble det lagt mest vekt på resultatene fra sistnevnte planter. Summert, totalt fosforopptak viste at AlS dose 1 (den laveste av to doser) var den type kjemisk renset slam som ga best resultat, men den var fortsatt langt unna resultatene som mineralgjødsling ga. Polymer viste seg å ha en hemmende effekt på planteveksten. Hva dette skyldtes er usikkert, så derfor bør liknende forsøk gjennomføres for å kunne konkludere med sikkerhet. De fleste norske renseanlegg har, på grunn av en viss skepsis rundt bruk av slam i jordbruket, til nå vært nødt til å påta seg store deler av kostnadene som påløper ved distribusjon av slam. På bakgrunn av dette ble det gjennomført to scenarioanalyser, en for dagens situasjon og en for et fremtidig scenario. I det første scenariet ble kostnadene rundt alternative slamdisponeringsmetoder undersøkt, men kostnadene knyttet til disse alternativene er høyere enn kostnadene ved å sende slam til jordbruk og dermed ikke særlig aktuelle dersom jordbruk er et alternativ. Fremtidsscenarioet konkluderer at om fosforkrisen rammer, vil tilgangen til råfosfat synke, prisen øke og etterspørselen etter slam fra avløpsrenseanlegg vil stige i takt med dette og gjøre at slammet trolig får en helt annen betydning enn hva det har i dag. III

6 Abstract According to several sources, such as Cordell et al. (2009), a phosphorus-peak will occur within the next 30 years, and the reserves of phosphate rock will run dry, probably during the next century. It is therefore important to explore other phosphorous sources, and sludge from wastewater treatment plants may be an option as it contains all the necessary nutrients that is needed in agriculture. The fertilizing effect of 8 different types of aluminium based sludge was investigated in a pot experiment to see how the yield differs when different types of sludge is added as fertilizer. And also to see whether polymers contribute to a higher fraction of plant available phosphorous in the sludge. Seeds of rye grass were added to the sludge which then was sown in either vermiculite or peat soil. The sludge was chemically precipitation using two different doses of the coagulants, AlS (aluminium sulphate) and PAX18 (prepolymerized aluminium hydroxyl chloride) and one polymer. The experiment was conducted at the centre for plant research in controlled climate (SKP) for 4 months, during which the plants was harvested 3 times and the dry weight were measured and the content of nutrients was analysed. The results varied from harvest to harvest and also between different the types of sludge. Due to misjudgements during the experiment, the results from the plants grown in the vermiculite was not comparable to the results from the plants grown in peat soil, and therefore the conclusion in this thesis is based in the results from the plants grown in peat soil. Total absorbed phosphorous showed that AlS dose 1 (the lowest of two doses) was the sludgecombination that gave the best yield, but still it was nowhere close to the results from the plants grown with mineral fertilizer. The adding of polymers to the sludge inhibited the growth of the plants. The reason why is unclear and so further experiments should be conducted. Due to the scepticism of the use of sludge in agriculture, most of the wastewater treatment plants in Norway have to cover most of the cost of sludge disposal. Two scenarios, one for the present situation and one for the future, were investigated. The costs of alternative sludge disposal methods were investigated in the first scenario. It was concluded that in order to minimize the costs, agriculture was the best alternative. The future scenario concludes that demand of sludge will increase in the future if the phosphate rock reserves are depleted, since the price of phosphate rock will increase as the access decreases. IV

7 Innholdsfortegnelse Innledning... 1 Litteraturstudie... 3 Kjemisk rensing... 3 Fellingsmidler, koagulanter og flokkulanter... 3 Flokkulering... 5 Slamseparasjon... 5 Avløpsslam og slambehandling... 5 Slamdisponering... 6 Jordbruk... 7 Kompost... 7 Forbrenning... 8 Deponi... 8 Tørking... 8 Biogass... 9 Slam i jordbruket... 9 Fosfor i slam Slamdisponering globalt Hydroponi Materiale og metoder Bakgrunn Vekstmedium Avløpsslam Gjennomføring av forsøk Potteforsøk Hydroponisk forsøk Høsting V

8 Analyser Fosfor- og nitrogenanalyse av slam ICP analyser av gresset ph-måling av torv og vermikulitt Beregninger Beregning av koagulantdose: Beregning av nødvendig mengde slam: Resultater Koagulantenes renseeffekt Avlingsresultat og NUE Utnyttelsesgrad av fosfor Konsentrasjon av næringsstoffer og metaller i avlingene Totalt fosforopptak Diskusjon Renseeffekt av fosfor Avlingsresultat fra slam i forhold til mineralgjødsel Avlingsforskjeller mellom koagulant med og uten polymer Fosforopptak Ulik veksteffekt grunnet ulike koagulanter Resultatforskjeller grunnet tilsatt mineralnitrogen Miljøeffekter ved bruk av slam Feilkilder Scenarioanalyse med økonomiske betraktninger Scenarier utarbeidet fra dagens situasjon Antakelser Kostnadsalternativer % av slam til hver av de fire ulike alternativene VI

9 Fordeling av slam i samsvar med landsgjennomsnitt Redusert mengde slam som sendes til jordbruk Diskusjon Framtidsscenarier Antakelser Scenarier Diskusjon Konklusjon Litteraturliste Vedlegg A... I Vedlegg B... X VII

10 VIII

11 Innledning Fosfor er et essensielt næringsstoff for dyrking av planter og grønnsaker og i mange år har mineralgjødsel blitt brukt til å erstatte en andel av næringsstofftapet en avling medfører i matjorda. Matproduksjonen har i dag lite fokus på å sørge for et effektivt fosforkretsløp, hvilket vil medføre et fremtidig problem og flere studier har kommet frem til at fosforreservene kan være tomme i løpet av det neste århundret og prisen forventes derfor å øke i løpet av de neste tiårene. Fosforreservene er ikke-fornybare og det finnes ikke et økonomisk alternativ til fosforrik malm som (råfosfat) kan dekke verdens fosforbehov (Bøen & Bechmann. 2010). Det vil derfor bli viktig å flytte fokuset fra råfosfat til resirkulert fosfor, det vil si fosfor som forekommer i husdyrgjødsel og slam. Avløpsslam er kjent for å inneholde essensielle næringsstoffer, som nitrogen og fosfor, og organisk materiale som ved tilføring gir god plantevekst og avling. Slam fra renseanlegg som benytter biologisk rensing har vist seg å være like effektivt som mineralgjødsel, mens slam fra kjemiske renseanlegg har gitt mer varierende resultater. Det rår en viss skepsis rundt bruk av slam på grunn av manglende kunnskap og viten rundt sammensetningen av mikroorganismer og forurensninger i slammet, og da spesielt kjemisk slam siden kjemikaliene blir videreført til slammet, og blir tilført matjorda ved gjødsling. I dag lagrer og transporterer de fleste norske renseanlegg slammet for bøndene uten vederlag, og noen dekker til og med spredningskostnadene. Dette viser en ikke-eksisterende betalingsvilje og tvil hos bøndene knyttet til kvaliteten til slam, samt at det i dag ikke finnes et økonomisk likeverdig alternativ for renseanleggene for å bli kvitt slammengdene avløpsvannet akkumulerer. På tross av tvilen er jordbrukerne villig til å motta slammet, da det er vist at slam fører til et forbedret jord og reduserer avrenningen, samt gir gratis tilførsel av næringsstoffer. Første del av oppgaven omfatter en teoridel hvor temaene kjemisk rensing, slambehandling og disponering, fosfor i slam og hydroponi redegjøres for. Målet med oppgaven vil være å undersøke om kjemisk renset slam kan konkurrere med mineralgjødsel når det kommer til avlingsresultat og fosforopptak. I tillegg sees det på om resultatene varierer ut i fra hvilke koagulanter som benyttes i slammet og om tilstedeværelse av polymerer i slammet har en effekt på resultatene. For å undersøke om resultatene varierer 1

12 avhengig av hvilke vekstmedier som benyttes, vil to parallelle forsøk gjennomføres der vermikulitt og torv fungerer som vekstmedier. Til slutt blir økonomiske aspekter ved slamdisponering utforsket gjennom to scenarioanalyser. Den første scenarioanalysen undersøker dagens alternative slamdisponeringsmetoder og de kostnader som påløper når et renseanlegg benytter seg av disse og den andre scenarioanalysen ser på fremtidig fosforpris og hvilken betydning dette vil ha for slam. 2

13 Litteraturstudie Kjemisk rensing I Norge renses over to tredjedeler av det kommunale avløpsvannet enten ved kjemisk rensing eller med en kombinasjon av kjemisk og biologisk rensing, og i den forbindelse benyttes uorganiske koagulanter som aluminium- og jernbaserte produkter for å skape en utfelling av organisk materiale og fosfor (Ratnaweera 2013). Grunnen til at majoriteten av renseanleggene benytter kjemisk rensing skyldes i hovedsak at det på 1970-tallet oppstod eutrofiering i flere av de store innsjøene og fjordene, på grunn av for stor fosforbelastning. Kjemisk rensing er den metoden som best fjerner fosfor fra avløpsvannet, og dette ble grunnen til at de fleste norske renseanlegg valgte denne metoden fremfor biologisk rensing (Ødegaard et al. 2014). I kjemiske renseanlegg blir det etter en forbehandling av avløpsvannet tilsatt kjemikalier som har til hensikt å få fosforet og partiklene i vannet til å koagulere og felle ut. De utfelte kolloidene er så små at de må bygges opp gjennom omrøring, også kalt flokkulering før de separeres ved sedimentasjon, flotasjon, siling eller ved andre metoder (Ødegaard et al. 2014). Figur 2.1: Skjematisk oppbygning av kjemisk renseanlegg. Figur 2.1 viser et kjemisk renseanlegg med sekundærfelling. I Norge har de fleste kjemiske renseanlegg primærfelling, selv om det har vist seg at sekundærfelling har bedre renseeffekt (Ødegaard et al. 2014). Fellingsmidler, koagulanter og flokkulanter Fellingsmiddel er det vanligste ordet som brukes i Norge for å beskrive de kjemikaliene som tilsettes i kjemisk rensing, men et velkjent synonym er koagulant. Tradisjonelt har uorganiske koagulanter, som jern- eller aluminiumbaserte salter, blitt brukt, men kalk er også et velprøvd alternativ. En flokkulant er et kjemikalie som øker flokkuleringshastigheten, øker bindingen 3

14 mellom fnokkene (de utfelte partiklene) og bedrer separerbarheten. I hovedsak er det organiske polymerer som benyttes som flokkulanter (Ødegaard et al. 2014). Polymerer brukes normalt i vannrensing og ikke i kommunal avløpsrensing, siden fjerning av løst fosfor ved bruk av polymerer ikke er effektivt. En kombinasjon av polymerer og koagulanter kan teoretisk sett oppnå en like god renseeffektivitet som en høyere koagulantdose, ved at polymeren fjerner en større andel av det partikulære materialet og den metallbaserte koagulanten dermed kan konsentrere seg om å øke molforholdet mellom koagulant og fosfor. I henhold til teorien skal dette føre til at en økt andel av plantetilgjengelig fosfor forekommer i slammet i forhold til om det kun ble benyttet en metallbasert koagulant. (Ratnaweera 2015) Fosforfjerning ved tilsetting av metallsalter kan forekomme på ulike måter (Metcalf & Eddy 2014): Formasjon av vannløselig treverdig jern eller aluminiumoksider som vil virke som et substrat til fosforadsorpsjon, inkorporering av fosfor til en vannløselig oksidstruktur, dannelse av blandede kationfosfater og av treverdig jernfosfat eller aluminiumsfosfat Hovedreaksjonene etter at aluminium eller jern er blitt tilsatt som fellingsmiddel kan beskrives med følgende forenklede likninger (Ødegaard et al. 2014): Me 3+ + H 3 PO 4 MePO 4 + 3H + (2.1) Me H 2 O Me(OH) 3 + 3H + (2.2) Metallet reagerer både med fosfat og selve vannet og feller ut metallfosfat og hydroksid. ph har avgjørende betydning for løseligheten i de utfelte produktene, og lavest mengde med restprodukter vil oppnås ved en ph mellom 5 og 6 (Ødegaard et al. 2014). Ulempene ved bruk av metallbaserte koagulanter er at formene koagulantene danner ikke kan kontrolleres og temperaturendringer i råvannet kan redusere koagulantenes renseeffekt. Råvannet må også gjerne ph-justeres både før og etter koagulering for at renseprosessen skal bli mest mulig effektiv, hvilket medfører økte driftskostnader for renseanlegget, spesielt om ph-nivået i råvannet varierer mye gjennom døgnet. (Jiang & Graham 1998) Som fellingsmiddel viser erfaring at aluminiumioner er de mest effektive når det kommer til å felle ut fosfor i form av fosfater sammenliknet med jern og kalk. For å kunne benytte aluminium som koagulant må ph-en være mellom 5 og 8,5, der optimal verdi er 5,6-6,5 (Gilberg et al. 2003). De aluminiumbaserte fellingsmidlene som brukes mest i Norge er aluminiumsulfat (AlS), AVR og prepolymerisert aluminiumklorid (PAX) (Ødegaard et al. 4

15 2014). AlS er en enkel koagulant å tilføre råvannet ved koagulering og medfører lave kostnader, mens PAX, som er dyrere, fungerer bedre enn AlS ved lavere doser, et større phområde og takler temperatursvigninger bedre (Tzoupanos & Zouboulis 2008). Flokkulering Flokkulering gjennomføres for å øke volumet til de utfelte partiklene fra reaksjonstrinnet, slik at det blir lettere å separere dem og for å oppnå dette ønsker man at partiklene skal kollidere sammen. Flokkuleringsteknikker kan deles inn i mekanisk omrøring, slamteppe og kjemisk flokkulering med organiske polymerer (Ødegaard et al. 2014). Slamseparasjon Sedimentering kan benyttes både før og etter koaguleringen, avhengig av råvannets sammensetning. Prosessen går ut på at råvannet føres inn i den ene enden av bassenget og strømmer gjennom det, og før vannet når den andre enden av bassenget felles partiklene ut og det rensede vannet renner ut. Flotasjon går ut på at slampartiklene separeres ved at de fester seg til gassbobler som stiger til overflaten og legger seg som et slamteppe som kan skrapes av. Siling og filtrering er alternativer kun hvis avløpsvannet er tynt og vil kreve en lav doseringsmengde (Ødegaard et al. 2014). Avløpsslam og slambehandling Avløpsslam er restproduktet som oppstår når avløpsvannet blir renset i renseanlegget og består av organiske og uorganiske komponenter, bakterier eller kjemiske utfellingsprodukter avhengig av om renseanlegget bruker kjemisk eller biologisk rensing (Barlindhaug 2009a). Bruken av slam har variert gjennom tidene fra å bli brukt som gjødsel, for så å bli dumpet på fyllinger på grunn av dårlig lukt før ressurspotensialet igjen ble tilkjennegitt. I Norge brukes slam i hovedsak som gjødsel i jordbruket, men kan også benyttes til å produsere biogass, der gassen kan brukes til oppvarming, strømproduksjon og drivstoff, sendes til grøntanlegg eller deponeres (Blytt 2008). Slammet fra et avløpsrenseanlegg inneholder store deler vann, helt opp til 99% og det vil lukte og kan i verste fall være smittefarlig. For å holde smittefare og lukt så lav som mulig hygieniseres og stabiliseres slammet før det blir sendt ut som gjødsel. Først vil slammet avvannes slik at tørrstoffnivået heves til minst 20 % før det stabiliseres, enten permanent ved at det lettest nedbrytbare organiske stoffet omsettes biologisk, eller midlertidig der man hindrer igangsettingen av nedbrytningen ved å tilsette kjemikalier, som kalk (Ødegaard et al. 5

16 2014.). Til slutt hygieniseres slammet gjennom høy temperatur over et gitt tidsrom og reduserer dermed smittefaren (Barlindhaug 2009b). Slammet må behandles i henhold til offentlige forskrifter og myndighetene har som målsetning at mest mulig blir gjenbrukt, ved at det benyttes som gjødsel i jordbruket eller på grøntarealer. (Barlindhaug 2009b) Dagens regelverk medfører at det stort sett kun er på kornarealer slam kan bli benyttet (Øgaard 2012). Kravene renseanlegget må overholde for å kunne sende ut slammet til gjødselbruk finnes i Forskrift om gjødselvarer mv av organisk opphav og slammet, så vel som renseanlegget, må overholde den krevde kvaliteten. Det er mattilsynet som har i oppgave å føre tilsyn til at forskriften overholdes og på grunn av strenge kvalitetskrav, er norsk slam noe av det reneste slammet i Europa (Blytt 2008). Slam som kommer fra renseanlegg deles inn i 4 kvalitetsklasser ut i fra hvor mye tungmetaller det inneholder. Klassene er fra 0 til III, der 0 beskriver slammet med høyest kvalitet, altså lavest tungmetallinnhold. Klasse III-slam kan kun brukes på grøntarealer, mens de tre andre klassene kan brukes i jordbruket, men med ulike mengder per arealenhet. Hvert år produserer norske renseanlegg tonn slam som tilfredsstiller klasse 0 til II, og omtrent daa jordbruksarealer blir tilført behandlet slam (Blytt 2008). Slam som tilfredsstiller klasse II kan tilføres med 2 tonn slamtørrstoff/dekar/10 år, der det er vanlig å fordele mengden ut årlig. Årlig renses omtrent 2000 tonn fosfor fra norsk avløp og mellom 50 og 60 % blir resirkulert tilbake til det naturlige kretsløpet i jordbruket, og tanken er at dette fosforet skal erstatte en andel av de tonn fosfor som årlig forbrukes gjennom mineralgjødsling. Grunnen til at andelen mineralfosfor ikke reduseres i dag er på grunn av usikkerheten som råder rundt hvor stor andel av fosforet som befinner seg i slammet er plantetilgjengelig (Øgaard 2012). Slamdisponering Renseanlegg har flere alternativer når det kommer til å bli kvitt slammet, som jordbruk, forbrenning, deponi og kompostering. Som vist i Figur 2.2 går nesten to tredjedeler av slammet som produseres i Norge, til jordbruket. Forbrenning av slam er en uønsket metode siden næringsstoffene ikke blir resirkulert, og alternativ bruk av slam blir dermed deponi, kompostering og tørking. I Norge benyttes deponi som en siste løsning, siden problemene vedrørende metoden er store. Kompostering og tørking brukes for å forbedre slammet slik at det kan blandes inn i en jordblanding og sendes til grøntanlegg eller jordbruket. 6

17 BRUK AV SLAM I NORGE 2013 Deponi Kompost og andre bruksområder Jordbruk Annet 0 % 14 % 63 % 23 % Figur 2.2: Bruksområder til slam i Norge i 2013 (Eurostat. 2014). Jordbruk Slam blir benyttet i jordbruk for å utnytte næringsstoffene og det organiske materialet som befinner seg i slammet. Alle land i Vest-Europa og USA har lovgivning som gir veiledning til hvordan slammet skal brukes i jordbruk, selv om lovgivningen varierer fra land til land avhengig av om fokuset ligger på tungmetaller eller tørrstoff. Slammet lagres enten først hos renseanlegget eller sendes direkte ut til jordbrukeren, som selv tar ansvar for lagring, før det spres ut en til to ganger i året (Bresters et al. 1998). Fordelene ved å bruke slammet som gjødsel er at næringsstoffene som er tilstede i slammet blir godt utnyttet, det organiske materialet forbedrer humuslaget i jorden, det eksisterer gode reguleringer for bruk av slam til dette området og ofte er jordbruk det beste økonomiske alternativet for renseanlegget. De tilhørende ulempene er at siden slammet kun behøves to ganger i året må enten renseanlegget eller jordbrukeren investere i et slamlager og renseanlegget er avhengig av at hver enkelt jordbruker fortsetter å bruke slam som gjødsel hvilket krever en betydelig administrasjon ved avtaleinngåelse. Det er mangel på kunnskap angående mikroforurensninger og patogene organismer i slammet og deres påvirkning på matkjeden (Bresters et al. 1998). Kompost Kompostering av slam skal biologisk stabilisere slammet samtidig som forurensningsrisikoen kontrolleres, for at næringsstoffene og det organiske materialet i slammet senere kan utnyttes i jordbruket eller til annet bruk. Komposteringen involverer aerob nedbrytning og en redusering av vanninnholdet i slammet (Bresters et al. 1998). 7

18 Fordelene ved kompostering i forhold til å spre slammet med en gang er at volumet og vanninnholdet blir redusert og kontrollen av komposten fører til et bedre endeprodukt, både når det kommer til næringsstoffer, det organiske materialet i slammet og hygienisk kontroll før bruk i jordbruket. Ulempene er at kompostering er dyrere enn direkte bruk av slammet, luftingen krever energi og for at kompostering skal være lønnsomt må det finnes et marked som er villig til å benytte det komposterte slammet (Bresters et al. 1998). Forbrenning Forbrenning av slam står for omtrent 15 % av Europas bruk av slam, og siden andre metoder blir mer og mer kontrollert er det forventet at denne andelen skal øke, selv om investeringskostnaden er høy og reguleringene er strenge når det kommer til behandling av asken og avgassene. Forbrenning brukes stort sett på slam som er for dårlig til å brukes i jordbruket (Bresters et al. 1998). Fordelene ved forbrenning er at slamvolumet reduseres kraftig, aske og inert materiale kan resirkuleres som fyllmateriale, det er lav sensitivitet for slamkompostering, systemene er pålitelige og lukt fra slammet blir minimalisert. Ulempen er at forbrenningsovner er kostbare og kan bare rettferdiggjøres ved store slamvolumer (Bresters et al. 1998). Deponi Deponi er en metode som kun brukes når man ikke har noen andre alternativer for å kvitte seg med slammet, siden deponier alltid fører til forurensning i grunnen. Derfor et det viktig at deponiet befinner seg på tørre områder, slik at grunnvannet ikke blir forurenset, og at området blir kontinuerlig rekultivert, at det eksisterer overflatebeskyttelse og avhendingen av avfallet er organisert (Bresters et al. 1998). Tørking For tørking av slam finnes det ikke spesifikke forhold som må oppfylles, men generelt øker kostnadene per tonn når slammengden reduseres. Det er store variasjoner i hvor mye vann som fjernes fra slammet per time, og variasjonene skyldes størrelsen på renseanlegget, tørrstoff i slammet, hvilken renseprosess som brukes, om slammet er utråtnet eller ikke og tørrstoffinnholdet i det tørkede slammet. Kvaliteten til slammet avhenger av innhold av organisk materiale, plantetilgjengelige næringsstoffer, patogene mikroorganismer, evnen til å holde på vann og tungmetallinnhold. Det finnes to hovedtørketyper: direkte og indirekte tørkere. De direkte tørkerne har direkte kontakt mellom slammet og den varme gassen, mens i 8

19 de indirekte tørkerne overføres varme til slammet indirekte ved varmekonduksjon gjennom en varmeoverføringsoverflate (Bresters et al. 1998). Tørking er en mer energikrevende prosess enn mekaniske metoder og før tørkingen må slammet avvannes ordentlig. Tørkeanlegg er dyre anlegg, men resulterer i volumreduksjon som igjen medfører reduserte kostnader ved transport og lagring. Tørket slam har mange bruksområder, som gjødsel i jordbruk, drivstoff til kraftverk og jordblandingsstoff til grøntanlegg og deponier (Bresters et al. 1998). Biogass Slam fra avløpsrenseanlegg besitter et biogasspotensiale på grunn av innholdet av organisk materiale, hvilket har ført til at en del norske renseanlegg enten sender slammet til biogassanlegg eller bygger egne biogassanlegg. Biogass er en metanholdig gassblanding som dannes ved anaerob nedbrytning av organisk materiale (Løvaas 2009). Biogassproduksjon genererer en biorest som inneholder alle næringsstoffene som befant seg i råstoffet, og når avløpsslam benyttes som energikilde må bioresten følge de bruksbegrensningene som er gitt i Gjødselvareforskriften (Briseid 2007). Bioresten fra slam har samme bruksområder og egenskaper som avløpsslam, da ingen av næringsstoffene forsvinner i biogassprosessen (Nesheim 2010). Slam i jordbruket Ensidig jordbruk tapper jordene for mer organisk materiale enn det blir tilført og for å oppveie dette tapet må jorden gjødsles. I de bynære områdene på Østlandet og i Trøndelag har det blitt satset på matproduksjon, som korn, og derfor har man så og si ikke husdyrhold i disse distriktene. Dermed har ikke bøndene tilgang til husdyrgjødsel og må få tak i organisk gjødsel fra andre kilder for å bevare matjordlaget. Organisk gjødsel, som slam, har en mer langsom virkning på plantenes næringsopptak enn mineralgjødsel og forsyner plantene gjennom større deler av vekstsesongen og vil gi en effekt over flere år. En kombinasjon av mineralgjødsel og slam vil gi en bedre og mer komplett effekt enn om man kun bruker en av typene (Blytt 2008). Ved tilføring av slam til jord har det blitt observert at de fysiske, kjemiske og biologiske egenskapene i jorda forbedres og medfører økt plantevekst på grunn av sitt næringsrike innhold. Slammet øker humusinnholdet i jorda og det organiske stoffet som blir tilført vil øke romvekten, jordas evne til å holde på vann og vil dermed gi en økt vanninfiltrasjon (Mtshali et al. 2014). 9

20 Mellom 1950 og 1980 ble det tilført så mye gjødsel at fosfortilførselen var omtrent 2,5 kg per dekar mer enn den andelen fosfor som ble fjernet sammen med avlingen. Konsekvensene av dette så man i nærliggende resipienter, i form av eutrofiering, som førte til retningslinjer for bruk av gjødsel og frem til midten av 1990-tallet ble fosfortilførselen nesten halvert i mineralgjødsel. I 2009 var det fortsatt et fosforoverskudd i jordbruket på omtrent tonn på landsbasis, der 1000 tonn havnet i vassdragene (Bøen & Bechmann 2010). For omgivelsene rundt er det viktig å unngå overgjødsling, siden avrenning med høyt innhold av organisk stoff og næringsstoffer, som fosfor og nitrogen, kan gi alvorlige konsekvenser for nærliggende vassdrag og innsjøer (Blytt 2008). Vassdrag og innsjøer er også endepunktet for det rensede kommunale avløpsvannet og ved store vannmengder vil de bli utsatt for urenset avløpsvann som går i overløpet. Årlig står avløpsvann og avrenning fra jorder for 2000 tonn tilført fosfor per år i Norges vassdrag og innsjøer, som kan bidra til eutrofiering og vekst av giftige alger og vil gi en redusert vannkvalitet (Bøen & Bechmann 2010). Som mål på hvor mye lett plantetilgjengelig fosfor som befinner seg i jord brukes målestokken P-AL. P-AL-innholdet sier hvor mye fosfor som kan vaskes ut med en svak syreblanding, som ammoniumlaktat og eddiksyre, og skal i teorien korrelere med fosformengden som er lett tilgjengelig for plantene som befinner seg i jorda. For at metoden skal være gyldig bør ph-nivået befinne seg mellom 5,5 og 6,5, og den vil også variere avhengig av jordtypen. (Jordlaboratoriet i Bø. År ukjent) Fosfor i slam Fosfor har kjemisk symbol P og forekommer ved normale temperaturer som P4-molekyler. I naturen har vi ikke fritt fosfor, det forekommer i stedet som hydroksidapatitt og fluoridapatitt, altså som fosfor-stein (i denne oppgaven kalt råfosfat) som er en ikke-fornybar kilde. I cellene til alle levende organismer er det kjemisk bundet fosfor og fosfor er derfor et essensielt grunnstoff for mennesker, dyr og planter. Fosfor benyttes i blant annet vaskemidler, legemidler og gjødsel (Kofstad & Pedersen 2015). Det er flere litteraturstudier som har kommet frem til at de globale fosforreservene vil ta slutt i løpet av det neste århundret, og det er derfor viktig å se seg om etter alternative kilder som kan erstatte fosforgjødsel (Cordell et al. 2009). Her kommer slam inn i bildet. Menneskers og dyrs avføring inneholder en rekke næringsstoffer, blant annet fosfor, og derfor er det en stor interesse for å få utnyttet disse næringsstoffene gjennom å resirkulere dem tilbake til jorden. 10

21 Fosfor som befinner seg i jord deles inn i organisk og uorganisk fosfor, der det organiske fosforet ikke er tilgjengelig for planter. Igjen befinner fosforet seg både i vannet i jorden og i selve jordmolekylene, der det vannløselige, uorganiske fosforet er det fosforet som er umiddelbart tilgjengelig for planter. Uorganisk fosfor befinner seg hovedsakelig i to former: H2PO4 - og HPO4 2-, som er formene av fosfor som plantene tar opp. Vannet som befinner seg i jord inneholder generelt omtrent 0,05 mg/l uorganisk, med andre ord plantetilgjengelig, fosfor som tilsvarer omtrent 15 gram fosfor per hektar. Konsentrasjonen av løselige fosfationer styres av to forskjellige uorganiske reaksjoner: utfelling-oppløsning som innebærer formering og oppløsning av utfellinger, og adsorpsjon-desorpsjon går ut på adsorpsjon og desorpsjon av ioner og molekyler fra overflaten til mineralpartikler (New Zealand Institute of Chemistry. År ukjent). Mellom 20 og 50 % av det totale fosforet som befinner seg i jorden er organisk bundet fosfor, som kommer fra nedbrytningen av døde planter (Krogstad & Løvstad 1987). De ulike formene for fosfor fjernes gjennom ulike mekanismer i kjemisk utfelling. Det løse fosfatet fjernes først og fremst ved utfelling, da som aluminiumfosfat eller jernfosfat, avhengig av hvilken koagulant som benyttes. Dobbeltlagskomprimering, adsorpsjonladningsnøytralisering, brobygging og omsvøping, som er de fire hovedfellingsmekanismene, fjerner det partikulære fosforet. Ut i fra likningen: Al 3+ + PO4 3- Al(PO)4 blir det støkiometriske molforholdet 1:1 mellom aluminium og fosfat. I realiteten er forholdet 1:1,8 siden koagulanten fjerner partikulært materiale i tillegg til å fjerne fosfor fra avløpsvannet, samt at en del av koagulanten er inert, det vil si at den ikke reagerer (Ratnaweera 2013). Overgjødslingen som har foregått i jordbruket i mange år har bidratt sterkt til uttømmingen av verdens ikke-fornybare fosforressurser og flere studier har kommet frem til at råfosfatet kan være oppbrukt i løpet av det neste århundret og som en konsekvens vil prisen stige de neste tiårene. For å forsøke å oppveie denne effekten vil bruken av resirkulert fosfor som et substitutt for mineralgjødsel bli stadig viktigere. Resirkulert fosfor er slam fra renseanlegg og husdyrgjødsel, og har lenge blitt brukt, men det har rådd en viss skepsis mot bruken av slam ved gjødsling av matjord siden slammets fullstendige innhold ikke kan kartlegges fullstendig (Bøen & Bechmann 2010). I Norge inneholder det kommunale avløpsvannet omtrent 3100 tonn fosfor per år, der 2500 tonn går til kommunale renseanlegg, mens resten kommer fra spredt bebyggelse og behandles i blant annet minirenseanlegg. Mellom 1700 og 2000 tonn fosfor felles ut i slam årlig, mens 11

22 den resterende andelen slippes ut til resipienten. Fosformengden i slammet kan i teorien dekke 1 million dekar med kornareal (Grønlund 2006). Slamdisponering globalt Utviklingsland har generelt få renseanlegg, og de som finnes fungerer ikke optimalt. Så når det er snakk om slam og slamdisponering globalt vil det i denne oppgaven bli henvist til deler av verden der landene har gjennomgående god rensing av avløpsvann og god behandling av slammet, som i for eksempel Europa og Nord-Amerika. Globalt skiller man gjerne mellom U- og I-land og deres ulike måter å behandle avføring og slam på. I U-land holder man på avføringen i latriner og groper før det transporteres vekk, enten til bruk eller avfallsplasser. I I-land ender avføringen hos renseanlegg, septiktanker og liknende før det behandlede slammet transporteres enten til bruk eller avfallsplasser. Hovedforskjellen mellom disse to metodene er at i I-land brukes vann til å transportere avføringen fra private residenser til renseanlegget eller liknende, mens i U-land forholder avføringen seg relativt tørr hele veien. Bruk av endeproduktet har i hovedsak tre alternativer, deponi, forbrenning og jordbruk, men i disse tre alternativene har man igjen mange ulike muligheter (LeBlanc et al. 2008). Figur 2.3: Bruk av slam i Europa og Nord Amerika (Kroiss et al Figur 18). 12

23 Figur 2.3 viser at jordbruk er den rådende disponeringsmetoden av slam, men i motsetning til i Norge, benyttes forbrenning som et alternativ, selv om dette kan føre til at næringsstoffene i slammet ikke kan resirkuleres. I kakediagrammet for Europa inneholder kakebiten med jordbruk også bruk av slam til rekultivering, der 40 % av 57 % er brukt til jordbruk. Som i Norge, er man i resten av verden bekymret for bruken av slam som gjødsel, i all hovedsak på grunn av mulig innhold av tungmetaller, selv om mange studier viser at tungmetallinnholdet er svært lavt når slammet blir tilført i henhold til lovgivende krav. Kravene befatter kvalitetskontroll, overvåkning og dokumentering av slammet for å holde risikoen for at farlige mengder tungmetaller skal havne i jorden og plantene skal holdes så lav som mulig. Selv om slammet er trygt å bruke, er bøndene så skeptisk til å bruke det også utenfor Norge at slammet må gis bort for at renseanleggene kan bli kvitt det (Kroiss et al. 2011). Tørket slam har høyt energiinnhold, MJ/kg, og forbrennes for å utnytte energien som brukes blant annet i sementindustrien og i kullkraftverk. Forbrenningen av slammet kan foregå med eller uten fosforgjenvinning. Deponier som fylles med slam fører til gassutslipp av CH4 og CO2 og fører til tap av fosforet slammet inneholder. Derfor har det blitt utarbeidet en europeisk lovgivning for å redusere bruk av organisk materiale i deponiene (Kroiss et al. 2011). Hydroponi Ordet hydroponi stammer fra de greske ordene hydro og ponos, som betyr vann og arbeid, og viser til plantedyrking i vann eller uten jord. Denne metoden har eksistert i tusenvis av år, men er og har vært lite brukt i Norge. (Hydroponi Gartnerbutikken på nett 2008). Ved hydroponisk dyrking tilsettes de næringsstoffene som behøves i riktig mengde og ved riktig tidsintervall, som gir en fordel fremfor tradisjonell dyrking i jord, der man ikke i detalj kjenner eksisterende næringsstoffer (Simply Hydro 2008a). Som vekstmedium finnes det mange ulike alternativer, blant annet steinull, vermikulitt, perlitt, sand og grus. Poenget med vekstmediet er at det ikke skal inneholde noe næring som plantene kan ta til seg, siden all næringen skal komme fra næringsløsningen slik at det er lett å kontrollere hva plantene tar opp (Simply Hydro 2008a). Det eksisterer 6 basisteknikker for å dyrke planter hydroponisk: veke, vannkultur, Ebb and Flow, drypp, N.F.T (Nutrient Film Technique) og aeroponisk, som det igjen finnes mange variasjoner av (Simply Hydro 2008b). 13

24 Veke-systemet er den enkleste av de hydroponiske metodene, siden den ikke har noen bevegelige deler og næringsløsningen blir tilført vekstmediet gjennom en veke fra et reservoar under. Som vekstmedium er det vanlig å bruke blant annet vermikulitt eller perlitt (Simply Hydro 2008b). Vannkultur-systemet har en plattform som flyter direkte på næringsløsningen og har en luftpumpe som distribuerer oksygen til planterøttene (Simply Hydro 2008b). Ebb and Flow-systemet består av å pumpe næringsløsningen inn og ut av vekstbrettet med jevne intervaller, gjerne ved bruk av en dykket pumpe. Intervallene avhenger av størrelsen på plantene, temperaturen, fuktigheten og type vekstmedium (Simply Hydro 2008b). Dryppe-systemet fungerer ved at en pumpe pumper næringsløsning gjennom dryppeledninger som ender ved hver sin plante og drypper dråper med næringsløsning på dem. Den overflødige næringsløsningen blir sendt tilbake i reservoaret (Simply Hydro 2008b). N.F.T-systemet er det systemet de fleste forbinder med hydroponi. Systemet har en konstant flom av næringsløsning i vekstbrettet som flyter over røttene til plantene og deretter tilbake til reservoaret. Vekstmedium blir vanligvis ikke benyttet (Simply Hydro 2008b). Aeroponi-systemet benytter vanligvis bare luft som vekstmedium og røttene blir sprayet med næringsløsning med jevne intervall (Simply Hydro 2008b). Figur 2.4: Basisteknikker for hydroponisk plantedyrking. 14

25 Materiale og metoder Bakgrunn Slammet ble produsert i TF fløy IV, mens resten av forsøket ble gjennomført i botanisk klimalaboratorium hos SKP (Senter for klimaregulert planteforskning). Analyser av raigresset ble gjort ved instituttene IPM, institutt for plante- og miljøvitenskap, og IMT, institutt for matematiske realfag og teknologi, i deres laboratorier. Vekstmedium Det ble benyttet to jordmedier for å se om resultatene var unisone. I pottene ble det tilsatt ugjødslet og ukalket naturtorv av merket Tiur og i beholderne ble det brukt vermikulitt, som er et sterilt, mineralsk stoff. Vermikulitten er av merket Agra-perlite av produsenten Pull Rhenen, og er uorganisk vulkansk stein. Raigraset som ble brukt var italiensk og av merket Macho. Pottene hadde et volum på 3 liter, mens beholdernes volum var på 0,45 liter. Plantene ble dyrket frem i botanisk klimalaboratorium hos SKP, i et klimarom som i 16 timer i døgnet, fra klokken til klokken 22.00, hadde en temperatur på 18 C og den resterende tiden en temperatur på 15 C for å skape optimale vekstforhold. Lysintensiteten var 250 µmol/m 2 s generert av to typer lamper: HQI og SON-T. Avløpsslam Det ble hentet inn 800 liter avløpsvann fra Drøbak renseanlegg, som fikk tilført 100 liter svartvann fra laboratoriet i TF fløy IV på NMBU (Norges miljø- og biovitenskapelige universitet) og 100 liter springvann. Det resulterende avløpsvannet ble benyttet til å generere 8 typer slam ved hjelp av 2 koagulanter, 2 koagulantdoser og 1 type polymer. I Norge bruker majoriteten av de kjemiske avløpsrenseanleggene aluminiumbaserte koagulanter ved felling og derfor ble det valgt to ulike aluminiumbaserte koagulanter til å gjennomføre forsøket. Prepolymerisert aluminium hydroxyl klorid (PAX 18 heretter kun kalt PAX) som er en koagulant som fungerer godt ved ph mellom 6,5 og 7,5, og aluminiumsulfat (AlS) som fungerer godt ved ph mellom 6,0 og 7,0. Polymeren som ble brukt var SNF-4350 SSH (heretter kun kalt polymer), en organisk polymer med positiv ladning (kationisk), som ble tilsatt i 4 av de 8 slamtypene. 15

26 Tabell 3.1: Koagulant- og polymerdoser i slammet. AlS PAX18 (ml/100 l) (mg Al/l) (ml/100 l) (mg Al/l) Dose , ,41 Dose , ,72 Dose 1 + polymer Dose 2 + polymer Koagulantdosene, se Tabell 3.1, ble beregnet av en PhD-student ved NMBU, Lelum Duminda M. Manaperuma, og dosene var basert på forstudier som fant den optimale dosen av aluminium i avløpsvann. Dose 1 for PAX og AlS har samme aluminiuminnhold, og det samme gjelder for dose 2. Figur 3.1: De ulike stegene i slamproduksjonen. Øverst til høyre rask miksing. Nederst til høyre langsom miksing. Øverst til venstre sedimentering. Nederst til venstre ferdig slam. 16

27 Det ble produsert omtrent 10 liter av hvert slam for å sikre tilstrekkelige mengder ved gjødsling av plantene. For å produsere de 10 literne ble det benyttet 100 liter avløpsvann som fikk tilsatt de ulike koagulatene og polymeren før vannet ble mikset hurtig i 5 minutter, langsomt i 15 minutter og så sedimenterte fnokkene i en time. Alle stegene vises i Figur 3.1 og for ytterligere beskrivelse av tillagingen av de ulike slamtypene se Tabell A.1 i vedlegg A. Fosforinnholdet i råvannet og i de 8 slamtypene ble analysert, samt at nitrogeninnholdet i slammet også ble analysert, vist i Tabell 3.2. Resultatene fra analysene ble brukt til å beregne hvor mye slam som skulle tilsettes i torven og vermikulitten, da alle plantene skulle få tilsatt en teoretisk lik fosformengde. Hvordan fosfor- og nitrogeninnholdet i slammet ble analysert og funnet er beskrevet i delkapittel Tabell 3.2: Innhold av nitrogen og fosfor i produsert slam Totalt Fosfor (mg P/l) Totalt Nitrogen (mg N/l) Avløpsvannet 189,14 - AlS Dose 1 122,4 112 AlS Dose 2 151,2 177 AlS Dose 1 polymer ,4 * AlS Dose 2 polymer 168,8 121 PAX Dose 1 140,8 108 PAX Dose 2 110,4 107 PAX Dose 1 polymer 154,4 132 PAX Dose 2 polymer 140,8 141 *Glemt å tilsette et kjemikalie, men siden innholdet av nitrogen ikke ble målt videre i forsøket ble ikke denne feilen rettet opp. Gjennomføring av forsøk Det ble gjennomført 42 potteforsøk og 42 hydroponiske forsøk for å undersøke om resultatene som presenteres senere i oppgaven var unisone, eller om ulike vekstmedier ga ulike resultater for slamavlingene. Hver plante fikk tilført nitrogen, kalium, magnesium og mikronæringsstoffer, hvor mye er beskrevet i Tabell 3.3 for torvplantene og Tabell 3.4 for vermikulittplantene. For hvert av vekstmediene, torv og vermikulitt, var 15 av de 42 plantene kontroll, det vil si at de fikk tilført ulike mengder av mineralfosfor i stedet for å få tilført slam. Det ble plantet 3 replikaer per slamtype og fosforkonsentrasjon for å oppnå et resultat med tilfredsstillende sikkerhet. 17

28 3 potter/beholdere fikk ikke tilsatt eksternt nitrogen for å undersøke om nitrogenmangel oppstod, hvor mye dette hemmet veksten og om opptaket av andre næringsstoffer også ble påvirket. Slamtypene som ble benyttet for å undersøke nitrogeneffekt var dose 1 av AlS, dose 1 av AlS med polymer og dose 1 av PAX18. Det ble brukt vanlig springvann til å vanne prøvene, fremfor deionisert vann. Dette ble valgt for enkelthetens skyld og vil mest sannsynlig ikke medføre forskjellig vekst plantene imellom, siden alt vannet er hentet fra samme sted. I kontrollpotteplantene ble det tilsatt en stigende fosfordose på 0 kg P/daa (kg fosfor per dekar), 1,5 kg P/daa, 3 kg P/daa, 6 kg P/daa og 9 kg/daa, der den optimale dosen ble satt til 6 kg P/daa, som tilsvarer 30 mg fosfor per liter eller 90 mg fosfor per potte. Dette er en dobling av hva som er vanlig i jordbruket, og for gress er det mer vanlig å bruke en fosfordose som tilsvarer 2 kg P/daa. På grunn av kunstig gode betingelser i vekstrommet som fører til kraftigere vekst enn hva man vil oppnå på et jorde, var det nødvendig med høye doser for å unngå næringsmangel. Prøvene som skulle ha slam som fosforkilde fikk tilført et volum som tilsvarte den optimale fosfordosen, 6 kg P/daa, og ble beregnet ut i fra fosforinnholdet i hver av slamtypene. Beregningsmetoden er nærmere beskrevet under avsnitt I kontrollplantene som ble dyrket i vermikulitt, ble det tilsatt stigende fosfordoser, henholdsvis på 0 kg P/daa, 3,33 kg P/daa, 6,67 kg P/daa, 13,33 kg P/daa og 20 kg P/daa og slammet ble tilført i en mengde som tilsvarer 13,33 kg P/daa. Grunnen til den høye dosen i forhold til torvplantene, var at da slam- og mineralfosformengdene som skulle tilsettes ble beregnet, skulle beholderne ha et volum på 1 liter. På grunn av mangel på beholdere ble det i stedet valgt beholdere med volum på 0,45 liter. At mengdene som ble tilsatt skulle ha blitt redusert ble ikke observert før langt ut i forsøksperioden, og på grunn av tidsmangel det ble valgt å gå videre med disse prøvene fremfor å lage nye. Selv om resultatene ikke er direkte sammenliknbare med resultatene fra torvplantene vil trendene kunne sammenliknes. Alle plantene ble rotert hver andre eller tredje dag, samtidig som de ble vannet, for å eliminere eventuelle klimaforskjeller i vekstrommet grunnet ulik lysintensitet, fuktighet eller temperatur i ulike områder i rommet. 18

29 Potteforsøk Hver av pottene rommet 3 liter og i disse ble det tilsatt 1,1 kg torv og 0,25 gram med raigressfrø. Torv ble brukt som vekstmedium for å minimere internt fosforbidrag fra vekstmediet. Deretter ble næringsstoffene tilført og det ble vannet med springvann til alle pottene veide 2 kg, før slammet ble tilsatt, der mengdene som ble tilført beskrives i Tabell 3.3. Etter at plantene begynte å spire ble plantene vannet 3 ganger i uka til en vekt lik 1,8 kg, som tilsvarer 60 % av kapasiteten til torven. For å sikre like vekstforhold ble det tilsatt samme konsentrasjon av næringsstoffer i alle potter, bortsett fra fosfor og slam. Potte Tabell 3.3: Næringsstoffer og slam tilsatt ved planting av torvplantene. D1 betegner dose 1 og D2 dose 2. un står for uten nitrogen og poly for polymer. Slamtype N (ml) P (ml) Slam (ml) Mg (ml) K (ml) Mn+Cu (ml) Bo (ml) Zn (ml) Fe+MO 1-3 Kontroll Kontroll , Kontroll Kontroll Kontroll AlS D PAX D AlS D1 poly PAX D1 poly AlS D PAX D AlS D2 poly PAX D2 poly un: 43 AlS D un: 44 AlS D1 poly un: 45 PAX D (ml) Hydroponisk forsøk Beholderne med volum på 0,45 liter fikk hver tilsatt 30 gram vermikulitt og 0,1 gram frø. Grunnen til redusert frømengde i forhold til torvplantene, var et betydelig redusert volum. Deretter ble slammet tilført, se Tabell 3.4, før ytterligere 10 gram med vermikulitt ble helt over og beholderen ble vannet til den veide 310 gram. Sluttvekten ble valgt ut i fra de tyngste beholderne, altså de som hadde fått tilsatt størst mengde slam. Dette var slamtype 6, PAX 19

30 dose 2 uten polymer. For kontrollprøvene, 1-15, ble det tilsatt vermikulitt og frø før full mengde nitrogen, fosfor, kalium og magnesium ble helt opp i, se Tabell 3.4. Av mikronæringsstoffene ble det tilsatt 5 ml. Deretter ble det helt i vann til prøvene veide 310 gram. Siden vermikulitt holder dårlig på næring, ble dosen med mikronæringsstoffene fordelt over 3 uker og det ble tilsatt 2 ml første uka, 2 ml andre uka og 1 ml den tredje uka av hver løsning. Tabell 3.4: Næringsstoffer og slam tilsatt ved planting av vermikulittplantene. D1 betegner dose 1 og D2 dose 2. un står for uten nitrogen og poly for polymer. Beholder Slamtype N (ml) P (ml) Slam (ml) Mg (ml) K (ml) Mn+Cu (ml) Bo (ml) Zn (ml) Fe+MO 1-3 Kontroll 1 8, Kontroll 2 8,3 2, Kontroll 3 8, Kontroll 4 8, Kontroll 5 8, AlS D1 8, PAX D1 8, AlS D1 poly 8, PAX D1 poly 8, AlS D2 8, PAX D2 8, AlS D2 poly 8, PAX D2 poly 8, un: 43 AlS D un: 44 AlS D1 poly un: 45 PAX D (ml) Den hydroponiske metoden som er benyttet i dette forsøket er meget forenklet i forhold til de ulike vekstmetodene beskrevet i avsnitt 2.7. Det ble kun benyttet beholdere og vanning 3 ganger i uken, der hver beholder etter vanning skulle veie 300 gram, samt tilføring av næringsstoffer ved planting og etter hver høsting. Sluttvekten etter hver vanning ble besluttet ut i fra prøving av ulike mengder, siden kapasiteten til vermikulitten var for lav til at samme beregning som for pottene kunne brukes her. 20

31 På grunn av en misforståelse fikk ikke vermikulittplantene tilsatt andre næringsstoffer enn nitrogen og fosfor/slam da plantingen ble gjennomført, som førte til lav vekst i kontrollplantene. Slammet inneholdt allerede alle næringsstoffene som trengs for å skape et godt vekstmiljø og derfor ble ikke disse plantene påvirket i samme grad av denne feilen. For å oppnå så realistiske resultater som mulig ble det avgjort at de 15 kontrollprøvene skulle plantes på nytt, mens prøvene med slam skulle få tilsatt alle næringsstoffene, med unntak av fosfor, etter første høsting for å sikre at det ikke oppstod næringsmangel i plantene. Grunnen til at kontroll 1-5 fikk tilført mer kalium enn resten er at plantene med slam ikke fikk tilført næringsstoffer før etter første høsting, som forklart ovenfor, og for å unngå for mye kalium i prøvene ble det bestemt at dosen skulle reduseres fra 8 til 5 ml. Høsting Plantingen ble gjennomført og 5 uker etter dette hadde gresset vokst så mye at det kunne høstes. Gresset ble klippet ned til kanten av pottene og det ble tilsatt nitrogen og kalium i alle pottene og beholderne for å hindre næringsmangel av andre næringsstoffer enn eventuelt fosfor. Det ble tilsatt 15 ml av nitrogen og kalium i pottene og 5 ml i beholderne. Det høstede gresset ble tørket ved 60 ºC i tre dager og veid. Til sammen ble det gjennomført 3 høstinger av gresset, , og De nyplantede hydroponiske kontrollprøvene ble plantet og høstet henholdsvis , og Analyser Fosfor- og nitrogenanalyse av slam Det ble brukt LCK-350 og LCK-338 til å finne det totale fosfor- og nitrogeninnholdet og etter at prøvene var forberedt, ble de målt i et spektrofotometer (Hach Lange DR 3900). Da nitrogenprøvene ble analysert viste spektrofotometeret at kjemikaliene var for gamle, men siden nitrogen ikke er hovedfokuset i denne oppgaven, ble resultatene beholdt og det antas at de er omtrentlig riktige. ICP analyser av gresset Etter høsting ble gresset tørket og malt til mel i en standard plantekvern med roterende slagjern. Prøvene ble veid inn i teflonrør, som var vasket med syre på forhånd for å unngå forurensning, før de ble oppløst i en blanding av 2 ml H2O og 5 ml ultrapure HNO3. Løsningen ble dekomponert i en ultraklave som inneholdt en løsning bestående av H2O, H2O2 21

32 og H2SO4 og foregikk i to timer ved en temperatur på 260 ºC og et trykk på 50 bar. Til slutt ble hver prøve tynnet ut med deionisert vann til en 50 ml løsning som ble analysert gjennom bruk av Perkin Elmer Optima 5300 DV Optica Emission Argon Plasma Spectrometer. For å sikre at metoden fungerte optimalt ble det benyttet referansematerialer, der grunnstoffenes verdi var kjente. Referansematerialene var NJV 944, GBW 07603, BCR 129 og NCS Løsningene fra første høsting ble analysert for fosfor, aluminium, kalsium, kobber, jern, kalium, magnesium, mangan, natrium, svovel og sink. Løsningene fra høsting 2 og 3 ble analysert for fosfor, aluminium, kalsium, jern og magnesium. ph-måling av torv og vermikulitt Etter tredje høsting ble ph-en målt i torv og vermikulitt ved bruk av Orion ph meter SA 720. For å være sikre på gode resultater ble apparatet først kalibrert gjennom to bufferløsninger som hver hadde en ph på 4 og 7. Deretter ble det testet med en kontroll-løsning for å sikre at bufferne ikke var blitt forurenset. Elektroden målte ph-en i planteløsningen og ble skylt med destillert vann mellom hver løsning. Beregninger Beregning av koagulantdose: Dose (Al mg ) = dose koagulant (μl) tetthet Al Al innhold i koagulanten (3.1) l l AlS har en aluminiumkonsentrasjon på 4,3 % PAX18 har en aluminiumkonsentrasjon på 9 % Aluminium har en tetthet på 1,3 kg/m 3. Beregning av nødvendig mengde slam: Optimal fosfordose Nødvendig mengde slam for optimal fosfordose = Målt fosforinnhold i slam (3.2) 22

33 Renseeffekt Resultater Koagulantenes renseeffekt RENSEEFFEKT AV FOSFOR 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% 89% 80% 82% 74% 74% 65% 68% 58% AlS D1 AlS D2 PAX D1 PAX D2 uten polymer med polymer Figur 4.1: De ulike koagulantenes renseeffekt av fosfor. D1 betegner dose 1, D2 dose 2 av koagulantene. Renseeffekt = Totalt fosforinnhold i slammet Totalt fosforinnhold i råvann 100 % (4.1) Figur 4.1 viser at tilsetting av polymer gjennomgående fører til en økning i renseeffekten av fosfor i avløpsvannet, det vil si at mer fosfor fjernes når polymer tilsettes. AlS dose 2 er den koagulanten som oppnådde høyest renseeffekt, både med og uten tilsetting av polymer, og med en fosforrenseeffekt på henholdsvis 89 og 80 %. Den laveste renseeffekten ble oppnådd av koagulantene PAX D2 (dose 2) uten polymer, som har klart å kun fjerne 58 % av fosforet som opprinnelig var i avløpsvannet, og AlS D1 (dose 1) med polymer som felte ut 68 % av fosforet. 23

34 Tørrvekt (g) Tørrvekt (g) Avlingsresultat og NUE SUM HØSTINGER K4 AlSD1-1 AlSD1-2 AlSD2-1 AlSD2-2 PAXD1-1 PAXD1-2 PAXD2-1 PAXD2-2 AlSD1-1 un AlSD1-2 un H 3 7,8 4,7 1,9 4,4 1,3 4,1 2,8 3,8 2,4 1,8 2,2 1,7 PAXD1-1 un H 2 10,2 7,7 3,3 6,6 1,4 7,7 6,1 6,2 4,4-0,5-0,7-0,5 H 1 11,3 7,5 3,3 4,2 1,7 5,8 4,8 3,6 3,4 4,7 3,6 5,4 Figur 4.2: Middel sum av tørrvektene i alle høstingene for torvplantene, med standardfeil som beskriver når forskjellene mellom plantene er signifikante. Når strekene krysses på y-aksen er ikke forskjellen signifikant. D1 betegner dose 1, D2 dose 2 av koagulantene, -1 betegner slammet uten polymer, mens -2 slam med polymer. un står for uten nitrogen og K4 er en forkortelse for kontroll 4. Bidraget fra kontroll 1 er trukket fra for å vise veksten som skyldes fosfor eller slam K4 AlSD1-1 AlSD1-2 AlSD2-1 SUM HØSTINGER AlSD2-2 PAXD1-1 PAXD1-2 PAXD2-1 PAXD2-2 AlSD1-1 un AlSD1-2 un H 3 3,9 3,2 1,2 3,2 0,6 2,5 2,1 2,5 1,7 0,2 0,2 0,2 H 2 5,5 3,7 1,5 3,6 0,8 3,9 4,1 3,8 3,0 0,5 0,4 0,4 H 1 2,9 1,7 1,0 1,2 0,4 1,7 1,7 1,8 1,2 0,9 0,2 0,6 PAXD1-1 un Figur 4.3: Middel sum av tørrvektene i alle høstingene for vermikulittplantene, med standardfeil som beskriver når forskjellene mellom plantene er signifikante. Når strekene krysses på y-aksen er ikke forskjellen signifikant. D1 betegner dose 1, D2 dose 2 av koagulantene, -1 betegner slammet uten polymer, mens -2 slam med polymer. un står for uten nitrogen og K4 er en forkortelse for kontroll 4. Bidraget fra kontroll 1 er trukket fra for å vise veksten som skyldes fosfor eller slam. 24

35 Tørrvekt (g) Figur 4.2 og Figur 4.3 viser avlingsresultatene til torvplantene og vermikulittplantene fra alle høstingene summert og får spesifikt frem ulikhetene polymertilsetting i slam og fraværet av mineralnitrogen medfører. I Figur 4.2 har alle høstingene samme trend, der koagulantdose 1 gir et høyere avlingsresultat enn dose 2, og plantene uten polymerer har også et høyere avlingsresultat enn de med polymer. Kontroll 4, plantene som har fått tilsatt samme fosformengde som slamplantene, har alltid et bedre resultat. Gresset som ikke fikk tilsatt nitrogen vokser under en stresset situasjon, siden et nødvendig næringsstoff er fraværende, hvilket resulterer i en avling som er betraktelig redusert i forhold sine motparter med nitrogen. De samme resultatene kan stort sett observeres i Figur 4.3, som representerer vermikulittplantene. Det eneste tydelige avviket er PAX D1, der plantene med og uten polymer har oppnådd samme avlingsresultat SLAMMETS AVLINGSRESULTAT I FORHOLD TIL KONTROLL 0 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8 8,5 9 Kg P per dekar Kontroll AlS Dose 1 PAX Dose 1 AlS Dose 1 polymer PAX Dose 1 polymer AlS Dose 2 PAX Dose 2 AlS Dose 2 polymer PAX Dose 2 polymer Figur 4.4: Sum av alle avlinger satt i forhold til kontrollenes resultat i torvplantene Figur 4.4 og Figur 4.5 viser trenden kontrollenes avlingsresultat ved alle fosfordoser frem til 9 kg fosfor per dekar og avlingsresultat til plantene som ble gjødslet med slam i forhold til denne trenden. X-aksen indikerer hvilket mineralgjødselnivå avlingsresultatet til slamplantene tilsvarer. Resultatene har blitt trukket fra kontroll 1 sitt bidrag for å fjerne alle vekstbidrag som skyldes noe annet enn slammet og mineralfosforet. 25

36 Tørrvekt (g) SLAMMETS AVLINGSRESULTAT I FORHOLD TIL KONTROLL kg P per dekar Kontroll AlS Dose 1 PAX Dose 1 AlS Dose 1 polymer PAX Dose 1 polymer AlS Dose 2 PAX Dose 2 AlS Dose 2 polymer PAX Dose 2 polymer Figur 4.5: Sum av alle avlinger satt i forhold til kontrollenes resultat i vermikulittplantene Om slammet hadde vært et effektivt substitutt til mineralgjødsel skulle avlingsresultatet vært omtrent 29 gram for torvplantene og 12 gram for vermikulittplantene, som er resultatet til kontroll 4. Dette er ikke tilfellet, og den slamtypen med best avlingsresultat av torvplantene, AlS Dose 1, har et resultat som tilsvarer en mineralgjødseldose på 2,1 kg P per dekar, omtrent en tredjedel av hva det ønskede resultatet er. For vermikulittplantene er avlingsresultatet generelt bedre enn for torvplantene, da det beste resultatet tilsvarer nesten halvparten av avlingsresultatet til kontroll 4. Ut i fra Figur 4.4 og Figur 4.5 beregnes næringsstoffenes brukseffektivitet (NUE, Formel (4.2)Feil! Fant ikke referansekilden. ) til de ulike slamtypene som vist i Tabell 4.1. Tabell 4.1: Næringsstoffenes brukseffektivitet. TORV VERMIKULITT Slamtype Kg P per daa NUE (%) Kg P per daa NUE (%) AlS Dose 1 2, ,00 45 PAX Dose 1 1, ,60 42 AlS Dose 1 m/polymer 0, ,55 19 PAX Dose 1 m/polymer 1, ,30 40 AlS Dose 2 1, ,40 41 PAX Dose 2 1, ,50 41 AlS Dose 2 m/polymer 0,40 7 1,20 9 PAX Dose 2 m/polymer 0, ,

37 NUE (%) = Avling gitt av de ulike slamtypene Avling fra planter tilført 6 kg P per dekar mineralgjødsel 100 % (4.2) NUE defineres som avling per enhet kg fosfor per dekar og viser hvor effektivt plantene tar opp fosforet som ble tilført fra de ulike gjødselproduktene. Effektiviteten vist gjennom avlingsresultat tilsier at mineralfosfor vil medføre mellom en dobling og tredobling i avling i forhold til slam. Utnyttelsesgrad av fosfor Tabell 4.2: Sum fosforopptak i plantene gjennom hele vekstperioden og viser differansen mellom tilført og tatt opp fosfor i plantene. Torvplanter Vermikulittplanter Utnyttelse % Ptil Ptatt opp Ptatt opp (mg/l) Ptilført (mg/l) Utnyttelse % Ptil Ptatt opp Ptatt opp (mg/l) Ptilført (mg/l) Kontroll 1 0 8,12-8,12 0 3,14-3,14 Kontroll 2 7,5 8,69-1,19 7,57 16,67 7,72 8,95 27,49 Kontroll ,74 3,26 24,11 33,33 9,36 23,97 18,69 Kontroll ,50 9,50 41,25 66,67 15,37 51,30 18,35 Kontroll ,36 16,64 44,98 100,00 19,52 80,48 16,38 AlS D ,69 19,31 8,56 66,67 11,45 55,22 12,48 PAX D ,04 19,96 6,40 66,67 11,29 55,38 12,22 AlS D1 polymer 30 9,43 20,57 4,36 66,67 8,39 58,28 7,89 PAX D1 polymer 30 9,63 20,37 5,03 66,67 9,28 57,39 9,21 AlS D2 30 9,93 20,07 6,03 66,67 12,26 54,41 13,69 PAX D ,08 18,92 9,85 66,67 10,33 56,34 10,79 AlS D2 polymer 30 9,16 20,84 3,45 66,67 7,12 59,55 5,98 PAX D2 polymer 30 9,22 20,78 3,66 66,67 8,76 57,91 8,43 For å beregne utnyttelsesgraden av det tilførte fosforet er følgende formel benyttet: Utnyttelsegrad (%) = P tatt opp P tatt opp,kontroll 1 P tilført 100 % (4.3) 27

38 Opptaket fra plantene til kontroll 1 blir trukket fra i kolonnen utnyttelse i Tabell 4.2 for å eksplisitt vise utnyttelsesgraden det tilførte fosforet gir og fjerne alle andre elementer, siden kontroll 1 fikk tilført samme næringsstoff og mengde som resten av plantene, med unntak av fosfor. Kolonnen Ptilført Ptatt opp i Tabell 4.2 tilsvarer ettervirkningsverdien av fosforet som er lagret i jorda etter høsting og fosforet kan muligens komme plantene til gode neste sesong, avhengig av hvor hardt fosforet er bundet. Kontroll 1 og 2 i torvplantene og kontroll 1 i vermikulittplantene har tatt opp mer fosfor enn hva som ble tilført, hvilket tolkes som at de har klart å utnytte det plantetilgjengelige fosforet som naturlig er tilstede. Resten av kontrollene har en synkende trend ved utnyttelsen av det tilsatte fosforet. Plantene som fikk tilført slam har et dårligere fosforopptak i forhold til kontroll 4, kontrollen slamplantene er direkte sammenliknbar med. Utnyttelsesgraden viser hvor stor andel av det tilførte fosforet som er blitt tatt opp av plantene. Av slamplantene som ble dyrket i torv er det PAX D2 for som har hatt høyest opptak gjennom hele perioden, selv om den bare har klart å ta opp en fjerdedel av hva kontroll 4 tok opp. For vermikulittplantene er det AlS D1 som har hatt høyest utnyttelsesgrad, selv om PAX D2 også gjør det bra her. AlS D2 med polymer er det slammet som gir lavest utnyttelsesgrad i begge jordmediene. 28

39 Konsentrasjon av næringsstoffer og metaller i avlingene Figur 4.6: Middel konsentrasjon av næringsstoffer og metaller tatt opp av gresset gjennom hele vekstperioden. D1 betegner dose 1, D2 dose 2 av koagulanten. un betyr uten nitrogen, og betegner de 3 plantene som ikke fikk tilsatt nitrogen. Gjennomsnittlig er fosforkonsentrasjonen på et ganske jevnt nivå mellom de ulike slammene i forhold til de andre næringsstoffene og metallene, med unntak av plantene som ikke har fått tilsatt eksternt nitrogen, se Figur 4.6. Konsentrasjonene til torvplantene og vermikulittplantene har svært få sammenfallende mønstre bortsett fra for fosfor. Dose 2 inneholder et høyere aluminiumnivå enn dose 1, og dermed vil det være naturlig at plantene som fikk tilsatt dose 2 skal ha en høyere aluminiumkonsentrasjon, hvilket stemmer med unntak av vermikulittplantene som fikk tilsatt dose 1 med polymer. Disse plantene har høyere innhold enn resten av plantene, og det samme gjelder for jerninnholdet. 29

40 mg P/potte mg P/potte Totalt fosforopptak På grunn av gode vekstbetingelser og begrenset areal er det ikke gitt at kun fosforkonsentrasjon eller avlingsresultatene alene gir et realistisk bilde, siden den kraftige veksten som oppstod, spesielt i pottene med kontroll 4 og 5, kan forårsake en fortynning i konsentrasjonen av fosfor. For å eliminere feiltolkninger benyttes totalt fosforopptak for å avkrefte eller bekrefte foregående resultater, se Formel (4.4), Figur 4.7 og Figur 4.8. Totalt fosforopptak = Avlingsresultat Fosforkonsentrasjon (4.4) 30,0 25,0 20,0 15,0 10,0 28,9 TOTALT FOSFOROPPTAK 5,0 0,0 3,58 1,12 1,89 2,22 0,67 0,34 1,12 0,61 Kontroll AlS D1 AlS D2 PAX D1 PAX D2 Kontroll 4: 6 kg P/daa uten polymer med polymer Figur 4.7: Summert totalt fosforopptak i torvplantene fratrukket bidraget til kontroll 1. TOTALT FOSFOROPPTAK 25,0 23,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0,0 9,46 10,10 8,50 6,59 4,70 2,77 1,38 0,63 Kontroll AlS D1 AlS D2 PAX D1 PAX D2 Kontroll 4: 13,33 kg P/daa uten polymer med polymer Figur 4.8: Summert totalt fosforopptak i vermikulittplantene fratrukket bidraget til kontroll 1. 30

41 Diskusjon Renseeffekt av fosfor Den norske forurensningsforskriften krever at renseanlegg med fosforfjerning skal ha en minstereduksjon av fosfor på 90 %. Av koagulantene som ble brukt i dette forsøket er det ingen som klarer å oppfylle dette kravet, selv om AlS dose 2 med polymer kun er ett prosentpoeng unna. Antakeligvis vil renseeffekten til koagulantene være høyere ved et renseanlegg siden råvannet først forbehandles, der organisk materiale fjernes, før det kommer til den kjemiske rensingen. Siden en koagulant fjerner både organisk materiale og fosfor, vil et slikt trinn gi koagulanten større kapasitet til å fjerne mer fosfor og renseeffekten vil øke. D1 (dose 1) er lavere enn D2 (dose 2), som beskrevet i avsnitt 3.3, og bør teoretisk ha en lavere renseeffekt. Dette stemmer for AlS-koagulanten, der renseeffekten er høyere for D2 enn D1. For PAX-koagulanten er det motsatt, da PAX D1 har et bedre renseresultat enn PAX D2. Grunnen kan være at Al-ionene i PAX D2 har fjernet en større andel partikulært materiale som vil ha redusert kapasiteten til å fjerne fosfor, da hver av Al-ionene ikke har mulighet til å fjerne både fosfor og partikulært materiale. Manamperuma et al. (2015) fant at når koagulanter med lavt OH/Al-forhold, som AlS, ble tilsatt i lave doser var fosforrenseeffekten betydelig bedre enn for en koagulant med høyt OH/Al-forhold, som PAX. Forskjellen ble mindre når koagulantdosen økte og OH/Alforholdet i koagulanten var ikke lenger relevant for renseeffekten. Dette stemmer ikke overens med Figur 4.1, da AlS har lavere renseeffekt enn PAX for dose 1 og høyere renseeffekt for dose 2. Dette kan tyde på at andre faktorer enn kun OH/Al-forholdet i koagulanten spiller inn. For eksempel kan ph-en i råvannet ha påvirket renseeffekten til koagulantene, eller så kan en høyere andel av Al-ionene i AlS D1 ha vært inert. Eventuelt kan fosformålingen som ble foretatt ha vært feil. Det ble bare tatt en fosforanalyse for hver av de 8 typene slam og råvannet, hvilket medfører at en feilmåling ikke vil ha blitt oppdaget. 31

42 Avlingsresultat fra slam i forhold til mineralgjødsel Fosforet som befinner seg i mineralgjødsel består stort sett av plantetilgjengelig fosfor, det vil si løst uorganisk fosfor. I avløpsvannet befinner det seg både organisk og uorganisk fosfor. Organisk fosfor er ikke plantetilgjengelig, og kun en andel av uorganisk fosfor er umiddelbart tilgjengelig for planter. Ved utfelling vil koagulantene reagere med det løse uorganiske fosforet og gjøre det mindre plantetilgjengelig enn det var i utgangspunktet. Dermed blir andelen tilgjengelig fosfor i slam betydelig mindre enn hva den er i mineralfosfor. Ut i fra dette resonnementet er resultatene, der kontrollplantene har produsert en betydelig høyere avling enn slamplantene, i tråd med hva som skulle forventes. Slamplantenes avlingsresultat varierer også innad, og om man drar tankegangen enda lengre kan det forventes at en høyere dose koagulant vil resultere i lavere avling. Dette stemmer overens med resultatene presentert i Tabell 4.1, der NUE er høyere for dose 1 enn for de tilsvarende slamtypene med dose 2. Resultater funnet i liknende forsøk samsvarer også med denne teorien, for eksempel fant Bøen (2010) at et økende innhold av aluminium og jern i slammet førte til en lavere andel av plantetilgjengelig fosfor. Øgaard (2013) fant at forskjellen i avling mellom slam og mineralfosfor ble redusert etter første høsting, da rotsystemet var utviklet, hvilket samsvarer til en viss grad med resultatene fra dette forsøket. For de fleste plantene ble avlingsforskjellen i forhold til kontroll 4 redusert jo lenger forsøket varte, men dette gjaldt ikke vermikulittplantene som ble gjødslet med AlS D1 og D2 med polymer. Avlingsresultatet deres var størst ved første høsting i forhold til kontroll 4 og de to kommende høstingene. Dette er også de to plantene med klart lavest avling, hvilket tyder på at vekstforholdene var spesielt dårlige. Grunnen kan være at andelen plantetilgjengelige næringsstoffer i slammet var så lav at plantene ikke klarte å utnytte dem. Når disse plantene også var blant de som ikke fikk tilført eksternt næringsstoff før etter første høsting kan rotsystemet allerede ha vært så underutviklet at det ikke klart å utnytte den ekstra næringen. Gjennomgående hadde vermikulittplantene en høyere NUE enn torvplantene, hvilket indikerer at de har klart å ta opp næringsstoffene mer effektivt enn det torvplantene har. Eventuelt kan det skyldes at vermikulittplantene fikk tilsatt over en doblet mengde av næringsstoffer i forhold til torvplantene og at fosformangelen ikke var like fremtredende. 32

43 Avlingsforskjeller mellom koagulant med og uten polymer Som nevnt i avsnitt 2.1.1, kan kombinasjonen av polymerer og koagulanter teoretisk sett øke andelen plantetilgjengelig fosfor i slammet og gi et høyere avlingsresultat enn om slammet behandles med en høyere dose koagulanter. Ut i fra Figur 4.1 stemmer det at andel fosfor i slammet øker ved tilsetting av polymer, siden renseeffekten av nettopp fosfor er høyest når både koagulant og polymer tilsettes. Figur 4.2 og Figur 4.3, gir derimot et helt annet bilde på situasjonen. Her er avlingsresultatene best for plantene som fikk tilsatt slam som var blitt renset med kun koagulanter, altså uten polymerer. Spesielt for slamplantene med AlS som koagulant ble avlingsforskjellen mellom plantene med og uten polymer stor, selv om PAX gir samme trend. Den samme situasjonen gjenspeiles i Figur 4.7 og Figur 4.8 som viser plantenes totale fosforopptak. Ved kjemisk felling har koagulanten to bruksområder: å felle ut partikulært materiale og fosfor som finnes i avløpsvannet. Om andelen av partikulært materiale er større enn fosforandelen, vil koagulantene felle ut mer partikler enn fosfor, og vice versa. For å skape et overskudd med fosfor ble det derfor tilsatt polymerer som teoretisk kun reagerer med partikulært materiale og skape et fosforoverskudd til koagulanten. Dermed vil fosforandelen i slammet bli større enn om polymeren ikke tilsettes, og trolig vil også andelen plantetilgjengelig fosfor økes. Ut i fra resultatene som ble gitt i dette forsøket, ble ikke dette oppnådd, hvilket det kan være flere grunner til. Det finnes tre ulike metoder som kan brukes når koagulant og polymer skal tilsettes råvannet: 1) Polymer omrøring til polymer reagerer koagulant omrøring sedimentering 2) Polymer og koagulant tilsettes samtidig omrøring sedimentering 3) Polymer omrøring sedimentering koagulanter omrøring sedimentering I dette forsøket ble metode nummer 2 brukt, hvilket kan ha ført til at polymeren fungerte mot sin hensikt. En koagulant reagerer med partiklene og fosforet i løpet av sekunder, mens polymeren ikke reagerer før etter flere minutter. Dermed har ikke polymeren reagert før koagulanten er ferdig med sine reaksjoner, og har kun hatt som effekt å øke fnokkenes størrelse. Hadde det i stedet blitt benyttet en av de andre metodene kunne resultatet ha blitt annerledes, siden polymeren hadde fått tid til å reagere med det partikulære materialet i råvannet før koagulanttilsettingen og dermed redusert partikkelmengden koagulanten skulle fjerne. 33

44 En alternativ forklaring kan være at polymeren har bundet seg til koagulanten og fosforet eller bare fosforet og skapt en innkapsling. Polymeren brukt i dette forsøket er kationisk og kan ha reagert med det løse fosforet som en jordpartikkel eller koagulant og bundet seg til fosforet hvilket har medført utfelling. Denne innkapslingen eller utfellingen vil ha hindret planterøttene i å trenge inn til fosforet og utnytte det, hvilket har gitt plantene enda mindre plantetilgjengelig fosfor å utnytte. Kuboi & Fujii fant i 1985 at kationiske polymerer, i motsetning til anioniske og ioniske polymerer, var giftige for plantene, spesielt sammen med kopper, og symptomene var hemmet vekst, brune røtter og klorose, det vil si at bladene ble gule. I dette forsøket ble det ikke observert at gresset med polymer var mindre grønt enn de andre plantene, men veksten var desidert redusert, spesielt AlS-plantene hadde lav vekst i forhold til AlS-plantene uten polymer. Hvordan tilstanden til røttene var, ble ikke undersøkt. Ved lave kopperkonsentrasjoner fant Kuboi & Fujii (1985) at klorose ikke forekom på alle typer vekster, men misfarging av røttene og inhibert vekst ble observert. Det samme kan ha forekommet i dette forsøket, da kopperkonsentrasjonen ikke var nevneverdig høy. Fosforopptak Av fosforet som ble tilført gjennom slammet er en stor andel blitt liggende igjen i torven og vermikulitten, vist i Tabell 4.2. Mesteparten av dette fosforet er ikke tilgjengelig for plantene, men en viss mengde kan være plantetilgjengelig fosfor som plantene ikke utnyttet på grunn av overflod. Dersom dette hadde vært et feltforsøk ville fosforet som er plantetilgjengelig blitt liggende til neste vekstsesong. Det lett å anta at fosforet som befinner seg i slammet og ikke er plantetilgjengelig i dag vil bli liggende i jorda og bli mer tilgjengelig etter som årene går, enten gjennom mineralisering av organisk fosfor, eller ved at bindingen mellom aluminium og fosfor vil brytes. Denne antakelsen vil mest sannsynlig ikke stemme på grunn av det sure ph-nivået som er vanlig i norsk jord, samt at fosforet som befinner seg i slam er tungtløselige forbindelser. Sur ph påvirker bindingene mellom aluminium og fosfor slik at de krystalliseres og blir sterkere. Mineralisering av fosfor vil kun skje dersom det oppstår fosformangel i jorda, og denne prosessen er svært langsom. Jorden i Norge er også rik på jern- og aluminiumoksider som binder fosfor og i gjennomsnitt blir kun 50 % av tilført fosforgjødsel tatt opp av plantene. Kjemikalier fra slammet som ikke enda har reagert med fosfor eller partikulært materiale kan felle ut noe av fosforet som forekommer naturlig løst i jorda (Krogstad et al. 2004). 34

45 Polymer medfører både redusert avling og fosforkonsentrasjon, men innad i grupperingene polymer og ikke-polymer varierer det hvilken slamtype som gir høyest resultat, samtidig som resultatene mellom torv- og vermikulittplantene ikke er unisone. Derfor er det nyttig å benytte totalt fosforopptak, da dette gir et mer helhetlig bilde når avling og fosforkonsentrasjon multipliseres. Lav vekst kan føre til høye næringskonsentrasjoner i plantene som kan føre til at man trekker konklusjonen at gjødslingsmiddelet som resulterer i høyest fosforkonsentrasjon er det som også gir størst avlingsresultat. Resultatene som her er gitt er i tråd med tidligere, liknende forsøk. Blant annet Ugeland et al. (1998) fant at andelen tilgjengelig fosfor ble redusert når slam stabilisert med metaller ble brukt som et substitutt for mineralgjødsel. Krogstad et al. (2005) fant at fosforopptaket ble redusert ved bruk av kjemisk slam, men at andre alternative slamprodukter, som biologisk slam og kjemisk slam som var kalkbehandlet hadde like godt eller bedre fosforopptak som mineralgjødsel. Zapata & Zaharah (2002) beskrev hvordan tilsetting av vannløselig, uorganisk fosforgjødsel i kjemisk felt slam økte andelen av plantetilgjengelig fosfor i slammet. Dette kan være veien å gå for jordbrukere som benytter slam, siden mineralgjødselandelen reduseres. Øgaard (2013) undersøkte ettervirkning av slamtilførsel på nyetablert vekst, og så at på grunn av større uttapping av fosfor ved bruk av mineralgjødsel, fikk flere slamtyper et bedre eller omtrentlig likt resultat som kontrollplantene. Dette kan tydes som at fosforeffekten i plantene i dette forsøket ikke er helt borte og om et liknende eksperiment hadde blitt gjennomført kunne dette blitt bekreftet eller avkreftet. I artikkelen ble også funnet at økende innhold av aluminium og jern i slammet ga avtakende fosforopptak, hvilket samsvarer med resultatene overfor, unntatt for PAX som ikke fikk tilsatt polymer. Her er fosforopptaket høyere for PAX D2 enn D1 som kan skyldes en oppkonsentrering av fosfor i plantene grunnet lav vekst, siden Figur 4.7 og Figur 4.8, som viser totalt fosforopptak, ikke viser samme trend. Ideell ph for å sikre god plantevekst vil variere fra planteslag og jordtype, og jorden raigresset skal dyrkes i anbefales å ha en ph mellom 6,3 og 7,0 ved dyrking i mineraljord (Franzefoss Minerals. År ukjent), mens ph-en kan være lavere i torvjord siden totalinnholdet av jern og aluminium er så lavt at fosforet ikke vil binde seg til dem (Bjørnå 2012). ph en i vermikulitt er vanligvis rundt 7,0 (Schundler. År ukjent). Når ph-en overstiger 6,5 vil blant annet mangan og sink bli mindre tilgjengelig og det samme kan skje med fosfor dersom jorden er kraftig kalket siden fosforet bindes med kalsium, danner kalsiumfosfat, og blir 35

46 utilgjengelig for planter (McKinnon & Hansen. År ukjent). ph-en i vermikulitten var over 7,0 og dermed kan en del av fosforet og kalsium ha dannet kalsiumfosfat. Om dette gjør fosforet utilgjengelig eller ikke avhenger av om kalsiumfosfatet er i form av mono-kalsiumfosfat eller tri-kalsiumfosfat. Mono-kalsiumfosfat er løselig, mens tri-kalsiumfosfat er ikke-løselig (New Zealand Institute of Chemistry. År ukjent). For å øke andelen plantetilgjengelig fosfor i slam der aluminium eller jern er brukt ved felling kan kalk tilsettes i slambehandlingen, når slammet hygieniseres. Øgaard et al. (2008) fant at kjemisk felt slam som var blitt kalkbehandlet både inneholdt mer tilgjengelig fosfor enn slam uten kalk og økte jordas innhold av tilgjengelig fosfor. Ulik veksteffekt grunnet ulike koagulanter AlS D1 og PAX D1 har samme aluminiuminnhold, og det samme gjelder AlS D2 og PAX D2. På grunn av koagulantenes renseeffekt av fosfor ble det tilsatt en større mengde slam av AlS D1 enn PAX D1 og en lavere mengde av AlS D2 enn PAX D2. Dermed kan det antas at plantene som har fått tilsatt en større mengde vil ha en høyere aluminiumkonsentrasjon, hvilket stemmer for torvplantene, sett ut i fra Figur 4.6. For vermikulittplantene er det motsatt, men aluminiumkonsentrasjonen mellom de ulike plantene er svært varierende i denne kurven, og det må ha forekommet en reaksjon som har fått konsentrasjonen til å øke for noen av plantene. Hvilken reaksjon kan ikke forklares i denne oppgaven, og derfor antas det at torvplantene gir et mer realistisk bilde for hvordan situasjonen vil være om liknende forsøk gjentas. Sett i forhold til hverandre har AlS D1 et høyere totalt fosforopptak enn PAX D1. For dose 2 har PAX den høyeste verdien for torvplantene, mens i vermikulittplantene har AlS fått et bedre resultat. Når det kommer til plantene med polymer har PAX oppnådd et mer tilfredsstillende resultat enn AlS for begge dosene. Manamperuma et al. (2015) fant at PAX ga et høyere avlingsresultat enn AlS som ble forklart gjennom at AlS hadde et lavere OH/Al-forhold enn PAX, og dermed en sterkere elektrostatisk interaksjon mellom aluminiumionene og fosforet hvilket førte til lavere plantetilgjengelighet. Som beskrevet ovenfor varierer avlingsresultatet ut i fra dosene som ble tilført, men dette kan forklare hva som har skjedd for plantene som fikk tilført slam med polymer og D2 uten polymer. I denne artikkelen ble det også funnet at tilsetting av polymer medførte økt avling, hvilket ikke ble resultatet i dette forsøket. Hvorfor resultatene ble annerledes er diskutert i avsnitt

47 Resultatforskjeller grunnet tilsatt mineralnitrogen Figur 5.1: Torvplanter før høsting 1, 2 og 3. Figur 4.2 og Figur 4.3 viser at ved å ikke tilsette ekstra nitrogen hemmes veksten betraktelig, og jo lenger tidshorisont, jo større blir forskjellen mellom de to avlingene. Dette tyder på at det meste av nitrogenet som befinner seg i slammet er organisk bundet og ikke vil bli tilgjengelig før etter noen år (Blytt 2008). Plantene som har fått tilsatt ekstern nitrogen hadde sin største vekstperiode etter første høsting, mens for plantene uten ekstra nitrogen hadde resultatene en negativ utvikling. Ut i fra Figur 5.1 kan det observeres at nitrogenmangelen ble sterkere jo lenger forsøket varte og plantene uten nitrogen er de tre plantene helt til venstre i alle tre bildene. Det øverste bildet, fra før høsting 1, viser at plantene uten nitrogen vokste bedre enn plantene som ikke fikk tilsatt fosfor, som er planten helt til høyre, og omtrent like godt som slamplantene som fikk tilsatt nitrogen. Dette tyder på at plantene utnyttet og brukte opp det løse nitrogenet som fantes naturlig i slammet fort, siden planteveksten er synlig redusert ved høsting 2 og spesielt høsting 3, der planteveksten ikke lenger er synlig bedre enn planten uten fosfor. Ved siste høsting opplevde plantene 43 til 45 nitrogenmangel, og dette kan bekreftes ved at plantefargen er mye lysere grønn enn de resterende plantene i tillegg til lav vekst. Figur 4.6 viser at konsentrasjonene i plantene uten nitrogen var lavere for jern, kalsium og magnesium, mens for fosfor var konsentrasjonen høyere. I avsnitt 4.4 ble det forklart at lav vekst kan medføre en oppkonsentrasjon av næringsstoffer, og det samme kan ha forekommet her for fosforet. Aluminiumkonsentrasjonen varierte veldig mellom plantene med og uten 37